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Arq. Bras. Med. Vet. Zootec., v.66, n.2, p.360-366, 2014
Eficiência de lagoas de polimento no pós-tratamento de reator UASB no tratamento de
águas residuárias de suinocultura
[Efficiency of a polishing pond for the post-treatment of the effluent from UASB
reactor treating swine wastewater]
A.C.A. Pinto1, L.S. Rodrigues
2*, P.R. Oliveira
2, M.V. Sperling
2, C.M. Crisóstomo
3, I.J. Silva
2
1Aluna de pós-graduação Universidade Federal de Minas Gerais – UFMG – Belo Horizonte, MG
2Universidade Federal de Minas Gerais – UFMG – Belo Horizonte, MG 3Médica veterinária autônoma – Belo Horizonte, MG
RESUMO
Avaliou-se o desempenho de um sistema de lagoas seriadas que recebeu efluentes de reator UASB, no
tratamento de águas residuárias de suinocultura. O sistema foi composto de reator anaeróbio de chicanas
(RAC), reator UASB, em escala real, e uma série de lagoas (uma lagoa facultativa e três de maturação),
em escala piloto. As análises físico-químicas realizadas foram: pH, demanda bioquímica de oxigênio
(DBO), demanda química de oxigênio (DQO), sólidos suspensos totais (SST), sólidos suspensos voláteis
(SSV), nitrogênio amoniacal (N-am.), fósforo total (Pt), coliformes totais (CT) e Escherichia coli (EC).
As lagoas de pós-tratamento contribuíram eficientemente para remoção de nutrientes, matéria orgânica e
sólidos, fornecendo um efluente com qualidade para o reuso agrícola ou lançamento em corpos d’água.
Palavras-chave: suinocultura, lagoas de pós-tratamento, reator UASB
ABSTRACT
The performance of a post-treatment pond for treating swine wastewater from an UASB reactor was
evaluated. The system was assembled with an anaerobic baffle reactor (RAC), followed by an UASB
reactor (UASB) on a real scale, and a post-treatment pond on a demonstration scale. The following
parameters were analyzed: pH, biochemical oxygen demand (BOD), chemical oxygen demand (COD),
total suspended solids (TSS), volatile suspended solids (VSS), ammonia nitrogen (N-am.), total
phosphorus (Pt), total coliforms (CT) and Escherichia coli (E coli.). The post-treatment lagoons
contributed efficiently to remove nutrients, organic matter and solids, providing an effluent quality for
agricultural reuse or discharge into a body of water.
Keywords: swine wastewater, post-treatment pond, UASB reactor
INTRODUÇÃO A suinocultura constitui uma das cadeias
produtivas mais bem estruturadas do
agronegócio brasileiro, compreendendo o
terceiro maior rebanho mundial, porém sua
exploração é considerada pelos órgãos de
controle ambiental como uma atividade
potencialmente causadora de degradação
ambiental, sendo enquadrada como de grande
potencial poluidor (Palhares e Calijuri, 2006).
Recebido em 18 de maio de 2012 Aceito em 11 de novembro de 2013
*Autor para correspondência (corresponding author)
E-mail:[email protected]
As águas residuárias de suinocultura apresentam
altas concentrações de sólidos suspensos
orgânicos, provocando impactos ambientais
acentuados em várias regiões do Brasil, bem
como em outros países. A suinocultura no Brasil
vem destacando-se no cenário do comércio
internacional pela sua elevada qualidade técnica
e produtividade, porém com este elevado
desenvolvimento também cresceram os
problemas decorrentes da disposição dos dejetos
(Ishizuka, 2003).
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Uma das maneiras de tratar águas residuárias
geradas em suinoculturas é por meio da
utilização do reator anaeróbio de manta de lodo
(UASB), o qual pode ser construído e operado de
forma a minimizar os custos do tratamento com
baixa produção de sólidos. Esse tipo de reator,
como os demais sistemas anaeróbios, produz
como subproduto o biogás, que pode ser
utilizado como fonte de energia alternativa em
motores de combustão interna. O lodo anaeróbio
excedente pode ser utilizado como fertilizante, e
o líquido que sai do reator (efluente) pode ser
aplicado no solo para fertirrigação de culturas
agrícolas (Campos et al., 2006).
Apesar das suas grandes vantagens, os
reatores anaeróbios dificilmente produzem
efluentes que atendam aos padrões estabelecidos
pela legislação ambiental. Torna-se de grande
importância, portanto, o pós-tratamento dos
efluentes dos reatores anaeróbios, como uma
forma de adequar o efluente tratado aos
requisitos da legislação ambiental e propiciar a
proteção dos corpos d’água receptores dos
lançamentos dos esgotos (Carmo et al., 2004).
Entre as alternativas de pós-tratamento, destaca-
se o uso das lagoas de polimento, pelo fato de
manterem em todo o sistema a simplicidade
conceitual já assumida para os reatores
anaeróbios, além de oferecerem condições
favoráveis para remoção de nutrientes e
patógenos (Sperling, 2002).
Diante disto, este trabalho tem como objetivo
avaliar a eficiência na remoção de matéria
orgânica, nutrientes e patógenos em efluentes de
suinocultura, com um sistema anaeróbio de dois
estágios, constituído de reator anaeróbio
compartimentado (RAC) e reator UASB, em
escala real, seguidos de uma lagoa facultativa e
três de maturação, em escala piloto.
MATERIAL E MÉTODOS
O trabalho foi realizado junto às instalações da
suinocultura da Fazenda Experimental da Escola
de Veterinária da Universidade Federal de Minas
Gerais (UFMG), localizada no município de
Igarapé, Minas Gerais.
O sistema de tratamento experimental foi
composto por uma série de lagoas de pós-
tratamento, sendo uma facultativa (LF) e três de
maturação (LM1, LM2 e LM3), que recebiam
efluentes de um sistema em escala real composto
por peneira estática, reator anaeróbio de chicanas
(RAC) e reator UASB, por meio de
bombeamento.
A alimentação do sistema experimental foi
realizada a partir do efluente do reator UASB,
formado por uma caixa de armazenamento com
capacidade de 1m3, por uma lagoa facultativa de
dimensões 2,00 x 4,00 x 1,10m, e por três lagoas
de maturação em série de dimensões 3,00 x
0,60m cada, operadas com a profundidade de
0,4m.
As medições da vazão no RAC e no reator
UASB foram realizadas durante todo o período
de higienização da manhã, enquanto nas lagoas a
vazão média foi medida em função do tempo de
funcionamento e da vazão da bomba centrífuga.
O programa de monitoramento do sistema de
tratamento teve duração de sete meses, realizado
por meio de análises físico-químicas e
bacteriológicas. Os parâmetros avaliados foram:
pH, DBO, DQO, sólidos suspensos totais (SST),
sólidos suspensos voláteis (SSV), nitrogênio
amoniacal (N-am.), fósforo total (Pt), coliformes
totais (CT) e Escherichia coli. As amostras
foram coletadas semanalmente no afluente e no
efluente do RAC, do reator UASB, da LF e das
três lagoas de maturação (LM1, LM2, LM3).
As análises físico-químicas e bacteriológicas
foram realizadas no Laboratório de Saneamento
Ambiental da Escola de Veterinária, conforme
descrito no Standard Methods for Examination of
Water and Wastewater (APHA/ AWWA /WEF,
1998).
Foram calculadas a eficiência de remoção de
cada unidade de tratamento e a global da estação
de tratamento de esgotos (ETE), considerando-se
o afluente ao RAC e o efluente da última lagoa
de maturação.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Na Tab. 1, são apresentados os valores médios
das concentrações afluentes e efluentes das
diversas unidades de tratamento para os
parâmetros DBO, DQO, SST, SSV, N-am., Pt,
CT e E. coli, e na Tab. 2 os valores médios de
eficiência.
Pinto et al.
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Tabela 1. Média e desvio-padrão (DP) dos parâmetros de avaliação do afluente e dos efluentes do RAC,
do reator UASB, da lagoa facultativa e da série de lagoas de maturação
Parâmetro
Resultados
Afluente RAC UASB LF Lagoas
seriadas
Demanda bioquímica de oxigênio
(mg L-1
) 5321±3405 970±1233 131±155 61±38 87±60
Demanda química de oxigênio
(mg L-1
) 16074±6932 2913±1514 611±223 524±314 505±334
Sólidos suspensos totais
(mg L-1
) 5387±2409 1030±752 138±67 107±66 166±125
Sólidos suspensos voláteis
(mg L-1
) 4700±2117 879±606 134±65 106±65 165±124
Nitrogênio amoniacal
(mg L-1
) 202±131 315±188 309±166 247±154 140±129
Fósforo total (mg L-1
) 100±60 64±34 48±25 29±14 18±6
Coliformes termotolerantes
(NMP 100mL-1
) 3E+9±1E+10 5E+7±8E+8 3E+6±5E6 6E+5±4E+6 2E+4±2E+5
Escherichia coli
(NMP 100mL-1
) 2E+9±8E+9 3E+7±7E+8 2E+6±5E+6 2E+5±1E+6 4E+3±2E+4
Tabela 2. Eficiência média de remoção de matéria orgânica, sólidos, nutrientes e coliformes no RAC, no
reator UASB, na lagoa facultativa e na série de lagoas de maturação durante o período experimental.
Parâmetro Eficiência em cada unidade (%) Eficiência
global (%) RAC UASB LF Série das LM
Demanda bioquímica de oxigênio 81,8 86,5 53,4 -42,6 98,4
Demanda química de oxigênio 81,9 79,0 14,2 3,6 96,9
Sólidos suspensos totais 80,9 86,6 22,5 -55,1 96,6
Sólidos suspensos voláteis 81,3 84,8 20,9 -55,7 96,5
Nitrogênio amoniacal -55,9 1,9 20,1 43,3 30,7
Fósforo total 36,0 25,0 39,6 37,9 82,0
Coliformes termotolerantes 98,3 93,1 82,3 95,9 99,99
Escherichia coli 98,3 94,0 89,6 97,7 99,999
Os valores negativos na Tab. 1 indicam aumento
da concentração do parâmetro dentro da unidade
de tratamento, isto é, não houve remoção, e sim
aumento da concentração do constituinte.
O RAC seguido do reator UASB foram os
maiores responsáveis pela remoção da DBO. A
eficiência do reator UASB foi de 86,5%, sendo
acima da encontrada por Campos et al. (2006),
de 78%, e a mesma relatada por Rodrigues et al.
(2010), de 87%.
As lagoas contribuíram na eficiência de remoção
da DBO, sendo 53,4% para a LF e 50,8% para as
lagoas de maturação em série, não se
considerando a biomassa algal. Araújo et al.
(2010) encontraram 41,7% de eficiência na lagoa
de maturação que precedia uma lagoa facultativa
aerada, reator UASB e lagoa anaeróbia, tratando
dejetos de suínos.
O comportamento da DQO foi semelhante ao da
DBO, com eficiências de remoção de DQO de
81,9% no RAC e de 79% no reator UASB.
Fernandes e Oliveira (2006), ao tratarem efluente
de suinocultura com reator compartimentado
operando com COV de 5,05 a 10,12kgDQO m-
³.d-1
, conseguiram eficiência média de remoção
de DQO de 71,1 a 87,5%, operando com ensaios
de 56, 28 e quatro horas. Já o reator UASB,
posterior ao compartimentado, operando com
COV de 2,83kgDQO m-³.d
-1, obteve eficiência de
remoção de DQO de 41,8%, trabalhando com 13,
6,5 e quatro horas.
A eficiência global de remoção de DQO do
sistema foi de 96,9%. O RAC teve uma boa
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remoção do material filtrado, ao retirar a maior
parte do material biodegradável, restando para o
reator UASB um material de mais difícil
degradação.
As eficiências de remoção da lagoa facultativa e
das lagoas de maturação foram de 14,2 e
3,6%, respectivamente. Araújo et al. (2010)
encontraram eficiências superiores na lagoa de
maturação, de 52,4%, e na lagoa facultativa
aerada, de 61,8%.
A relação SSV/SST no afluente e nos efluentes
do RAC, UASB, LF, LM1, LM2 e LM3
corresponde, respectivamente, a 0,87, 0,85, 0,97,
0,99, 0,96, 0,99 e 0,99. Esses valores mostram a
predominância de material orgânico nos sólidos
suspensos dos efluentes de suinocultura,
mesmo na água residuária tratada, sugerindo a
presença de partículas de lodo composto por
microrganismos ou mesmo sólidos suspensos do
afluente estabilizado, os quais foram arrastados
com o efluente. No caso das lagoas, os sólidos
suspensos podem ser devido às algas que saíram
com o efluente, como já relatado por Sperling
(2002).
O RAC e o reator UASB apresentaram altas
eficiências na remoção dos SST e SSV, sendo os
responsáveis pela maior parte da eficiência
global do sistema. Apesar de a maior parte ter
sido removida nos reatores anaeróbios, a lagoa
facultativa teve eficiência de 22,5% e 20,9% para
SST e SSV, respectivamente. As lagoas de
maturação apresentaram eficiências negativas
devido à alta concentração algal, responsável
pela maior parte dos sólidos suspensos.
A concentração N-am. afluente foi de 202mg L-1
,
sendo semelhante à encontrada por Duda e
Oliveira (2009), com valores variando de 164 a
274mg L-1
. O RAC (315mg L-1
) apresentou
concentração média maior que a do afluente, em
razão do processo de amonificação, no qual o
nitrogênio orgânico se converte em amônia. No
reator UASB, a redução de amônia pode ter sido
provocada, principalmente, pelo processo de
sedimentação do nitrogênio orgânico.
As eficiências de remoção do N-am. foram de -
55,9, 1,9, 20,1 e 43,3% para o RAC, UASB, LF e
lagoas de maturação, respectivamente. A
eficiência global do sistema foi de 30,7%.
A grande variação do oxigênio dissolvido, com
valores chegando a zero ou próximos deste no
período da manhã e a 14mg L-1
no período da
tarde, é uma evidência de que deve estar
acontecendo o processo de nitrificação nas horas
mais quentes do dia, no qual a amônia é
convertida a nitrito e deste a nitrato por bactérias
aeróbias, e desnitrificação no período da noite,
quando há presença de regiões anóxicas, em que
o nitrato é convertido a nitrogênio gasoso, que
escapa via atmosfera, permitindo a liberação
do nitrogênio gasoso. Além destes mecanismos,
pode-se supor que ocorreu a assimilação da
amônia pelas algas, já que trabalhos recentes têm
demonstrado que a volatilização da amônia não é
uma via de remoção importante, mesmo em
condições de pH e temperatura ideais (Camargo
Valero e Mara, 2007; Camargo Valero et al.,
2009a; Camargo Valero et al., 2009b).
Rodrigues et al. (2010) relataram eficiências de
remoção de -62,3, -30,1, e 57% no sistema
composto de decantador, reator UASB e lagoa de
polimento. Já Duda e Oliveira (2009), com
sistema composto por dois reatores anaeróbios
operados em batelada sequencial seguidos de
duas lagoas de polimento em série, observaram
nas lagoas eficiência de remoção de amônia de
83 e 65%, trabalhando com tempo de detenção
hidráulico (TDH) de 33,2 e 25 dias,
respectivamente.
O valor médio do afluente de fósforo foi de
100mg L-1
, sendo bem abaixo do encontrado por
Rodrigues (2008), com Pt de 636mg L-1
, ao
trabalhar com dejetos da mesma suinocultura.
Essa diferença se deve à utilização de dejetos
peneirados neste trabalho. Ramires (2005)
encontrou valores médios de Pt no afluente
variando de 162 a 337mg L-1
.
As eficiências médias de remoção de fósforo
total do RAC e do reator UASB foram de
36 e 25%, respectivamente. Essas reduções
são atribuídas basicamente ao processo de
sedimentação dos sólidos, uma vez que os
valores médios de pH 7,0 e 7,14 estão bem
abaixo do valor mínimo para que ocorra a
precipitação do fosfato.
A maior eficiência de remoção de fósforo total
foi observada na lagoa facultativa (39,6%),
embora Bastos et al. (2003) tenham relatado que
lagoas facultativas não conseguem eficiência
Pinto et al.
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maior que 35%. Esse resultado, provavelmente,
foi devido à assimilação pela biomassa de algas e
bactérias e à precipitação, embora o pH (7,90)
não tenha se elevado o suficiente para uma
remoção mais significativa por precipitação.
Segundo Sperling (2002), seria necessário pH de,
no mínimo, 9,0 para que esta ocorresse de forma
significativa em lagoas. Medri (1997) encontrou
valor semelhante, com remoção de 30% de Pt na
lagoa facultativa, com TDH de 24 dias e pH
médio de 7,8.
As lagoas de maturação tiveram eficiência média
de remoção de fósforo total de 37,9%. As baixas
eficiências dessas lagoas se devem aos baixos
TDH e, provavelmente, ao grande decaimento
das algas no fundo das lagoas, o que favorece a
ressolubilização do fósforo, principalmente no
período da noite, pelo aumento da camada
anaeróbia. O sistema apresentou uma boa
eficiência de remoção, 82%, apesar de as
unidades de forma isolada não terem realizado
remoções significativas.
A eficiência média global do sistema para CT foi
de 99,99%, sendo o RAC responsável pela maior
remoção, 98,3%, provavelmente devido à
sedimentação dos sólidos.
O sistema removeu 99,999% de E. coli, sendo
novamente o RAC responsável pela maior
remoção, com 2,00 unidades logarítmicas,
devido à sedimentação. Medri (1997), ao
estudar uma série de lagoas (duas anaeróbias,
uma facultativa e uma de aguapé), que
tratavam dejetos de suinocultura, encontrou
maior eficiência de remoção de coliformes
termotolerantes nas lagoas anaeróbias, de 99,8 e
99,0%, e atribuiu esse resultado ao fato de uma
grande parcela da concentração de coliformes
afluente ter sido removida por sedimentação na
primeira lagoa.
A lagoa facultativa obteve baixa remoção, com
82,3% e 89,6% de eficiência e 0,85 e 0,98
unidades logarítmicas removidas para CT e E.
coli, respectivamente, pois, de acordo com
Sperling (2002), lagoas facultativas devem
apresentar remoçãoes superiores a 99%.
Rodrigues et al. (2009), ao trabalharem com
lagoa facultativa após reator UASB, relataram
eficiência de 95,11% e 95,34%, com 1,31 e 1,33
unidades logarítmicas removidas de CT e
coliformes termotolerantes, respectivamente. A
baixa eficiência da LF, apesar do TDH de 23,7
dias, talvez possa ser explicada pela altura de
1,10m, a qual não favoreceu a penetração ideal
de radiação ultravioleta, nem uma boa formação
de algas. Araújo et al. (2010) conseguiram
remoção de 2 unidades logarítmicas no sistema
com lagoa facultativa aerada seguida de lagoa de
maturação.
Apesar do bom desempenho do sistema, a
eficiência das lagoas de maturação foi muito
baixa na remoção de CT e E. coli, considerando-
se que eficiências altas na remoção de coliformes
devem ser superiores a 99%. O conjunto de
lagoas de maturação apresentou eficiência de
95,9 e 97,7% com remoção de 1,40 e 1,70
unidades logarítmicas para CT e E. coli,
respectivamente. Esses valores estão bem abaixo
dos citados por Sperling (2002), em que lagoas
de maturação devem atingir eficiências de
remoção superiores a 99,9 ou 99,99%. Mesmo
com a altura de 0,40m, a eficiência foi muito
baixa, provavelmente pela necessidade de um
TDH maior, já que as lagoas de maturação M1,
M2 e M3 trabalharam com TDH de 1,9 dia cada,
o que estaria muito abaixo do valor mínimo de
três dias citado por Marais (1974). Isso fez com
que o pH das lagoas não estivesse alto o
suficiente para uma elevada remoção de
coliformes.
CONCLUSÕES
O sistema de tratamento constituído por reator
anaeróbio compartimentado com reator UASB
seguido de lagoas de polimento foi eficiente na
remoção de matéria orgânica e sólidos, sendo
que as lagoas, embora não tenham sido
projetadas para este fim, também deram uma boa
contribuição na remoção de matéria orgânica,
apesar do crescimento de algas. As lagoas de
pós-tratamento apresentaram alto desempenho na
remoção de nutrientes, porém, quanto à remoção
de coliformes, não foram eficientes.
.
AGRADECIMENTOS
À Fundação de Amparo à Pesquisa de Minas
Gerais (Fapemig), pelo apoio financeiro, e à
Universidade Federal de Minas Gerais.
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